沉積物中持久性有機污染物生物修復的現狀與展望

黃勤超，黃民生，池金萍，宋 力，陳 麗

（1.華東師范大學環境科學系，上海200062；2.浙江省環境保護科學設計院，杭州310007）

20世紀50年代以來，隨著工農業的飛速發展使人工合成的有機物種類和數量與日俱增，其中持久性有機污染物（persistent organic pollutants，POPs），是指具有持久性、生物富積性、高毒性和半揮發性的環境有機污染物。沉積物是POPs的“沉積庫”，是“匯”，也是水體和土壤污染的內源。POPs污染是一個復雜的化學過程，它能夠通過生物富集作用在生物體內達到較高的濃度，從而對生物體產生較強的毒害作用，這些污染物還能夠通過水／沉積物界面的遷移轉化作用重新進入水體，即在氣－水－生物－沉積物等多介質環境生物體系中遷移、轉化和暴露，最終在人和動植物體內大量積累，從而對整個生態系統造成嚴重威脅［1－2］，其中POPs在氣－水－生物－沉積物的遷移轉化如圖1［3］。大量研究表明，POPs物質對生態環境污染的嚴重性和復雜性遠超過無機酸性氣體、重金屬等物質對環境體系的損害，且大多數POPs具有三致效應，還有可能導致生物體內分泌紊亂，影響人體和動物的生殖系統和免疫系統。其主要來源有工業釋放，如多氯聯苯、六氯苯；農林牧業防止蟲害的殺蟲劑，如艾氏劑、氯丹、滴滴涕、狄氏劑、異狄氏劑、滅蟻靈、毒殺芬、七氯和六氯苯；不完全燃燒與熱解、含氯化合物的使用、氯堿工業、紙漿漂白和食品污染等。POPs對全球環境和人類健康危害的嚴重性及其來源的廣泛性，引起了各國政府、學術界、工業界和公眾越來越廣泛的重視，現已成為一個倍受關注的全球性環境問題。

長期以來，沉積物中POPs的污染治理都是一個廣為研究的問題，更是一個值得日益深思的問題。傳統的污染治理技術，如填埋、回收、高溫處理等處置方法不僅效率低、費用高，并且易產生有毒有害的中間產物而造成二次污染，而生物修復（bioremediation）的優勢在于它利用的是生物，能將存在于土壤、地下水和海洋等環境中的有毒、有害的污染物降解為二氧化碳、水或轉化為無害物質。較物化修復方法和生物修復方法成本低，能徹底清除POPs，不會造成二次污染。現將對POPs的生物修復方法進行簡要綜述，為推進POPs的修復治理提供理論基礎。

圖1 POPs在氣－水－生物－底泥的遷移轉化

1 沉積物中POPs物化修復技術

實踐表明，常規的物理修復技術如土地填埋，通風去污和去表層土等并不能從根本上解決POPs的污染問題，只能把污染物暫時轉移，且成本昂貴，去除不徹底，一般只能用于土壤中點污染源的治理?；瘜W方法對底泥中POPs的處置還在不斷完善中，化學制劑與底泥中POPs由于接觸不完全而導致反應不徹底，產生新的污染性或毒性更強的物質，造成二次污染，且費用較高。表1列舉了目前國際上已應用或研究的POPs廢物處置技術的適用對象、成熟程度和處置費用等。

表1 主要POPs物化處理技術［4］

2 生物修復

生物修復是指利用生物（包括微生物、植物、動物）將存在于土壤、地下水和海洋等環境中有毒、有害、難降解的污染物降解為CO2和H2O或其他無毒無害的物質，從而將污染環境修復成正常環境的工程體系。生物修復可分為微生物修復、植物修復、動物修復和現代生物修復。

2.1 微生物修復

微生物修復是指利用微生物機體的代謝活動將POPs轉化為易降解的物質甚至礦化。即利用微生物將污染物大分子轉化為小分子，實現污染物的分解和降解［5］。20世紀80年代，從黃桿菌（Flavobacteriumsp）和假單胞菌（Pseudomonas diminuta）將有機磷水解酶提純出來以來，人們就觀察到微生物對有機磷的降解作用，開始嘗試將有機磷水解酶用于有機磷農藥的降解［6］。李國學等［7］利用高溫堆肥降解六六六和DDT，他們發現當對反應條件進行一定的控制時，對DDT的降解率甚至可以達到100%，可見微生物在適宜的條件下對POPs具有較好的降解效果。據報道，2004年通過中國科學院微生物的研究，獲得可用于構建高效降解工業廢水中氯代芳烴類化合物的微生物菌株基因資源，并有望進一步推出POPs微生物修復技術［8］。目前，我國的研究大多集中于高效降解菌的篩選和降解機理等方面?？蒲泄ぷ髡咄ㄟ^富集培養等技術已發現了細菌、白腐真菌等多種能夠降解POPs的微生物。Donnelly等［9］的研究中，一些外生菌根真菌降解POPs的能力較白腐真菌強，具有更好的降解PCBs的能力（見表2），但其降解能力具有一定的局限性，目前尚無研究表明外生菌根真菌能降解DDT，值得注意的是，DDT及其同系物DDE、DDD都具有氯代芳烴結構。

表2 部分POPs的降解微生物［10－13］

由于實際環境體系復雜，沉積物中微生物的營養受到限制，降低了微生物對有機污染物的降解活性。向水體沉積物中投加某些化學制劑（如氧化劑和營養物質），采用化學－微生物聯用法會促進微生物對污染有機物的降解作用。該技術已成功用于加拿大Hamilton港油和有機化合物的（主要為PAHs）污染沉積物的修復中試研究［14］，試選擇Dofasco Boatslip區域（1 000m×1 000m）作為試驗區，利用附帶有注射管道的船舶在1年中分4次向受污染的沉積物注入氧化劑Ca（NO3）2，總計約為18.5t。其中最后1次同時注入5t有機營養物。結果發現，1年后沉積物中48%的PAHs和57%的油被厭氧微生物降解。Xu等［15］將1.2%（W／W）的Osmocote（一種含N、P、K水溶性無機鹽的SRF產品）投加到5%（W／W）的阿拉伯輕質原油灘地沉積物中，然后攪拌均勻。結果發現，試驗期間（105d），混有Osmocote的沉積物孔隙水中N和P的含量明顯提高，和PO－43－P最高值分別達到29.0，37.8和26.2mg·L－1，同時土著微生物的脫氫酶活性在第28天也達到了最高值［14.5 mgNTF／（kg·h－1）］，與空白參照相比，混有Osmocote沉積物中的直鏈烷烴（C10－C33）、支鏈烷烴（姥鮫烷和植烷）和PAH s（2－6環）的一階降解速率常數分別增大3.95，5.50和2.45倍。以上結果說明，Osmocote在沉積物中能夠持續釋放營養物，為土著微生物提供充足養分，持久性有機物降解率明顯提高［16］。且沉積物中的持久性有機物主要存在于固相中，生物可利用性較差，加入TriTonX 2100等表面活性劑（BS）能促進水相POPs的生物降解，有研究表明，非離子表面活性劑可以提高POPs的降解程度，該技術逐漸得到人們的重視。

2.2 植物修復

植物修復是以植物忍耐和超量積累某種或某些化學元素的理論為基礎，去除、轉化和固定土壤、底泥、地下水、地表水中的一些POPs的新興技術［17］。是當前生物修復研究領域中的熱點（如人工濕地），即使一些污染物在植物體內大量積累，也可以通過轉移植物而將其清除。植物對環境中POPs的修復主要通過以下3種途徑實現：植物對POPs的直接吸收；植物根際作用吸收、轉化和降解；植物根部分泌的酶降解底泥中的POPs。目前，典型POPs植物修復包括對PCBs、PAHs、有機氯農藥等難溶、難降解有機物的修復。

植物修復是一種原位修復技術，它不像生物修復技術可能會導致細菌等微生物對土壤和地下水造成生物性污染，因此沉積物植物修復技術的開展是一種必然的趨勢。據調查，目前關注的POPs主要有多氯聯苯（PCBs）、多環芳烴（PAHs）、有機溶劑（TCE等）、總石油烴（TPH）、殺蟲劑（DDT、BHC等）等和爆炸物（TNT）等有機污染物（見表3）。這些污染物能被特定的植物不同程度地吸收、轉運和降解。Liste等［18］于2000年的研究中選用9種不同的植物進行研究。結果表明，它們均可促進芘的降解，種植植物8周后的土壤中芘消失了74%，而未種植植物的土壤中芘最多消失了40%。Tam＼在溫室內利用桐花樹對受PAHs（3－5環）污染的紅樹林藻澤沉積物進行修復研究。桐花樹在污染沉積物中能夠生長，154d后對沉積物中芴、菲、熒蒽、芘和苯并芘的去除率分別達到87.02%，73.40%，56.51%，55.21%和33.57%。Chekol等［19］通過室內模擬實驗研究了苜蓿草（Medicago sativa）、黧豆（Lathyrus sylvestris）、虉草卷（Phalaris arundinacea）、柳枝稷（Panicum virgatum）、高牛毛草（Festucaarundinacea）等7種植物對PCBs（Aroclor，1248）污染土壤的修復作用。經過4個月的處理后，與未種植物的對照相比，所有栽種植物的處理中PCBs的生物降解性都顯著提高，其中虉草卷和柳枝稷的降解效果最好。Chen等［20］比較了小胡瓜（Cucurbita pepo ssp.pepo）、黃瓜（Cucum is sativus）和南瓜（Cucurbita pepo ssp.ovifera）對PAHs的吸收作用，以28d為1個周期，4個周期全部結束后，小胡瓜吸收PAHs的量是黃瓜和南瓜吸收PAHs量之和的2倍，從而證明小胡瓜對PAHs有較好的修復效果。Aslund和Zeeb（2007）的研究表明，植物的直接吸收是植物修復PCBs的關鍵機制，能夠顯著地降低土壤中PCBs的濃度。實驗用南瓜（Cucurbita pepossp.pepocv.Howden）、莎草（Carexnormalis）、高牛毛草（Festucaarundinacea）來修復土壤中的PCBs污染，初始PCBs的平均濃度為46μg·g－1。經修復處理后，莎草內的生物累積系數達0.129，南瓜體內的生物累積系數為0.115，且離根越遠的枝葉內PCBs的濃度越低，3種植物都表現出對PCBs的直接吸收作用。高創新等［21］比較了蘆葦（Fhragmites communis）、香蒲（TyPha orientalis）、水蔥（Scirpus validusVahl）對五氯酚（PCP）的修復，結果表明修復效果為：水蔥＞香蒲＞蘆葦，且在根際微生物的作用下，植物對PCP的降解效果更好。

表3 有機污染物土壤植物修復的基本類型和進展［22］

研究還發現，由于疏水性有機污染物（如PAHs、PCBs等）難以被植物根系吸收轉運而大量積累在植物根際，根際修復通常在此類有機污染物修復中占主導作用。Sandman［23］研究證明許多根際區的農藥降解速度快且降解率高與根際區微生物的生物量增加呈正相關，發現微生物聯合群落比單一群落對化合物的降解有更廣泛的適應性。植物根系能夠釋放大量的有機污染物降解酶于沉積物中，如漆酶、硝基還原酶、脫鹵素酶、腈水解酶和過氧化物酶等［24］，這些降解酶的存在能夠促進沉積物中POPs的降解。Macek等［25］研究發現腈水解酶能夠降解氯化氰苯，脫鹵酶可降解含氯溶劑，如TCE（四氯乙烯），生成Cl－，H2O和CO2，PCBs的降解速率與過氧化物酶活性成正相關。Huang等［26］研究發現，在物化、微生物和植物修復的聯合作用下，牛毛草（Festucaarundinacea）能夠有效地去除土壤中的雜酚污染物。經4個月的處理后，一共去除了16種優先PAHs，其去除率比單獨的生物修復高50%，比單獨的植物修復高45%。更重要的是，經過多步驟聯合處理，可以有效地去除土壤中大多數高疏水性、土結的PAHs。

2.3 動物修復

動物修復是指底泥中的一些大型土生動物和小型動物種群，能吸收和富集殘留在土壤中的POPs（如有機氯農藥、多環芳烴、多氯聯苯等），并通過自身的代謝作用，將部分POPs轉化成低毒或無毒產物，此方法對底泥的要求條件較高。據報道，蚯蚓對六六六、DDT等農藥的積累能力一般比外界大10倍，對DDT的積累最高達70倍左右。目前，大量研究探討了耐性植物對POPs的降解作用，而結合土壤動物對沉積物－植物系統對POPs降解效果的強化作用卻鮮見報道。

2.4 現代生物修復技術

現代生物修復技術主要包括基因工程，酶工程，細胞工程和發酵工程。這些技術以基因工程為核心，相互聯系，相互滲透，基因工程技術的發展將會帶動酶工程、細胞工程、發酵工程的發展?，F代環境生物技術在POPs的控制和治理方面具有不可替代的優勢，得到了廣泛的應用。而酶工程處理費用高，若使用不當，可能產生有毒物質，比較適合低濃度、高毒性有機污染物的處理，但反應副產物的穩定化、反應殘余物的處理還有待研究。基因工程為改變細胞內關鍵酶或酶系統，提高微生物降解速率，拓寬底物專一性范圍，維持低濃度下代謝活性以及改善POPs降解過程中的生物催化穩定性等提供了可能。通過引入編碼新酶的活性基因，對現有的基因物質進行改造、重組，從而構建出新的微生物，基因工程可用于氯代芳烴混合物的降解。生物的降解反應中，微生物之間共生或者互生現象普遍存在，通過原生質體融合技術，可以將多個細胞的優良性狀集中到一個細胞內，使之具有新的性能。目前，細胞工程所涉及的主要技術有動植物組織和細胞培養技術、細胞融合技術、細胞器移植和細胞重組技術、DNA重組技術和基因轉移技術等。隨著這些技術的發展，必將為POPs的控制技術注入新的活力。

3 總結與展望

POPs的生物修復發展迅速，部分技術在實施治理中已經取得了良好的效果，尤其是微生物修復技術和植物修復技術。但各種修復法均存在一定的局限性，如處理效率低，易產生二次污染，處理周期長，費用高等。為解決這些問題，促進POPs生物修復技術的發展，進行以下總結和展望。

（1）微生物技術可廣泛用于點源和面源污染的治理與修復，是一種既經濟又安全的POPs降解技術。但特定的微生物只能降解特定類型的化合物，具有單一性，而POPs種類繁多，且大多數的POPs在環境中的濃度極低，不能維持降解細菌所需的群落，更何況微生物對POPs的降解能力很差，其活性受環境條件的影響也特別大。因此，考慮完善POPs高效菌株的構建，降解酶的構造，利用分子生物技術改變蛋白質的表達等現代生物技術將會給受POPs污染的環境修復帶來更有利的條件。

（2）植物修復技術適用于大面積、低濃度的污染位點，成本低，效率高，無二次污染，不破壞生物生長所需的環境，且植物不僅能通過根系吸收難降解的POPs，而且能迅速地從環境中吸收轉移，并可同時去除POPs和重金屬、放射性核素。因此，加快發展植物修復技術，用于修復淺水區或濕地受污染的沉積物。通過微生物聯合植物修復或構建轉基因植物可提高植物對污染物的耐受性和吸收、富集、降解能力。

（3）物化－微生物、植物－微生物和物化－微生物－植物修復技術的聯用將會進一步促進沉積物POPs的降解。另外，探索對POPs降解的最優組合和條件也是一個值得研究的問題。

（4）現代生物技術的研發和完善會給POPs的修復帶來更為有利的條件，動物對POPs修復的研究在國內外并不多見，還處于起步階段，尚有待進一步的研究。

［1］ Blum M，Gustin MS，Swansons，et al.Mercury in water and sediment of Steam－boat Creek，Nevada Implications for stream restoration［J］.Water Resour Assoc，2001，37（4）：795－804.

［2］ Mans JL，Bremle G，Broberg O，et al.Monitoring of persistent orgnic pollutants（POPs）exammples from Lake Vatter Sweden［J］.Ambio，2001，30（8）：545－551.

［3］ 宋 力，黃民生.底泥中持久性有毒物質研究現狀與展望［J］.華東師范大學學報：自然科學版，2011（1）：74－80.

［4］ 趙娜娜，李 麗.POPs廢物處置技術多目標決策篩選研究［J］.環境科學研究，2007，20（3）：164－167.

［5］ 孔繁翔，尹大強.環境生物學［M］.北京：高等教育出版社，2000：209－240.

［6］ Dumas DP，Caldwell SR，Wild JR，et al.Purification and properties of the phosphotriesterase from Pseudomonas diminuta［J］.J Biol Chem，1989，264（33）：19659－19665.

［7］ 李國學，孫 英.高溫堆肥對六六六和滴滴涕的降解作用［J］.農業環境保護，2000，19（3）：141－144.

［8］ 劉 斌.POPs生物降解基因研究獲突破.Http：／／www.biotech.org.cn／news／news／show.phpid＝15285.

［9］ Donnelly PK，Fletcher JS.PCB metabolism by ectomycorrhizal fung［J］.iBull Environ Contam Toxicol，1995，54（4）：507－513.

［10］ 董玉瑛，馮 霄.持久性有機污染物分析和處理技術研究進展［J］.環境污染治理技術與設備，2003，4（6）：49－55.

［11］ Meharg AA，Cairney JWG.Ectomycorrhizas－extending the capabilities of rhizosph ereremediation［J］.Soil Biol Biochem，2000，32（5）：1475－1484.

［12］ 虞云龍，樊德方.殺蟲劑被微生物降解的研究現狀和趨勢［J］.環境科學進展，1996，4（3）：28－36.

［13］ Bunge M，Ballerstedt H，Lechner U.Reiospecific dechlorination of spiked tetra and trichlorodiben zo－pdiox ins by anaerobic bacteria from PCDD／F contaminated Spittelw asser sediments［J］.Chemos phere，2001，43（3）：675－681.

［14］ Picioreanu C，Head IM，Katuri KP，et al.A computationalmodel for biofilm based microbial fuel cells［J］.Water Res，2007，41（3）：2921－2940.

［15］ 黃素德，劉宜勝.啤酒酵母菌微生物燃料電池及陽極研究［J］.機電工程，2008，25（8）：35－39.

［16］ 高 波，賈凌云.POPs污染沉積物原位處理技術的研究與應用進展［J］.中國給水排水，2010，26（2）：6－7.

［17］ 余亮亮，謝悅波，齊 虹.持久性有機物及修復技術［J］.世界科技研究與發展，2008，30（6）：728－731.

［18］ Liste HH，AlexanderM.Plant－promoted pyrene degradation in soil［J］.Chemosphere，2000，40（1）：7－10.

［19］ Chekol T，Vough LR.Phytoremediation of polychlorinated biphenyl－contaminated soils：The rhizosphere effect［J］.Environment International，2004，30（6）：799－804.

［20］ Cheng S，Liu H，Logan BE.Increased power generationina continuous flow MFC with advective flow throught heporous anode and reduced electrode spacing［J］.Environ SciTechno，2006，40（7）：2426－2432.

［21］ 高創新，楊 劭.五氯酚污染土壤的水生植物修復研究.http：／／dlib.edu.cnki.net／kns50／detail.aspx dbname＝CMFD2008＆filename＝2008114880.nh.

［22］ 彭勝巍，周啟新.持久性有機污染土壤的植物修復及其機理研究進展［J］.生態學雜志，2008，27（3）：466－471.

［23］ Sandmann IC，Loos MA.Enumeration of 2，4－D－degrading microganisms in soils and crop plant rhizospheres using in di－cation media：High populations associtated with sugarcane（Saccharum officinarum）［J］.Chemosphere，1984，13（7）：1073－1084.

［24］ Garrison AW，Nzengung VA，Avants JK，et al.Phytoremediation of p，p′－DDt and the enantiomers of o，p′－DDT［J］.Environ Sci Technol，2000，34（9）：1663－1670.

［25］ Macek T，Mackova M.Exploitation of plants for the removal of organics in environmental remediation［J］.Biotechnology Advances，2000，18（1）：23－34.

［26］ Huang XD，El2Alawi Y，Penrose DM，et al.A multip rocess phytoremediati on system for removal of polycyclicaromatic hydrocarbons from contaminated soils［J］.Environmental Pollution，2004，130（3）：465－476.